B-3-c-３．DDE（p,p'-DDE） 　 最初のページヘ

１）ヒトの健康影響に関連する情報
DDE の新生児経胎盤暴露で出生体重，頭囲，新生児黄疸との関連性はなかったが，高濃度の DDE で反射減弱との間に関連性が見られた1)．

環境中および皮下脂肪中の p,p'-DDE 量と男性生殖器ガンの死亡率を用いて多重回帰分析を行った．p,p'-DDE 暴露と男性生殖器ガンの関連を支持するデータは得られなかった2)．

ニューヨークにおける血液サンプルを用いて，乳ガンと血清中の有機塩素化合物の関連性を調べた結果，乳ガンと DDE 量との間に関連性が指摘された3)．

米国において乳ガン患者と対照群の血漿中の DDE 量を測定した．DDE 量と乳ガンの関連性を支持できるデータは得られなかった4)．

スウェーデンで７名の剖検から得られた脂肪組織と肝組織からの有機塩素系汚染物質量の測定値が記載されている5)．

米国における母乳中の DDE 量の測定値が記載されている6)．

アジア，太平洋諸国の食品中の有機殺虫剤の調査で，p,p'-DDT は農場生産物から，p,p'-DDE はミルク，肉，魚類から，p,p'-DDD はバターから多く検出された7)．

米国のファーストフード中に，180-3170pg/g の DDE が検出された8)．

DDT の人間の健康におよぼす作用についての総説9)．

２）内分泌系・発生過程に対する影響
DDT，DDE などの殺虫剤による汚染がアポプカ湖のアリゲーターの clutch viability (幼若児生残率) の低下に影響を与えていることが示唆された10)．

北太平洋 (北緯37-48゜，東経151-175゜) で捕獲されたネズミイルカの皮下脂肪中の PCBs と p,p'-DDE の蓄積濃度と血中のテストステロン，アルドステロンレベルとの関係について検討．PCBs および DDE の濃度上昇に相関してテストステロン値の低下が認められた11)．

カモメの受精卵に o,p'-DDT 2-100ppm，p,p'-DDT 2-100ppm，p,p'-DDE 2-100ppm または p,p'-DDEとp,p-DDT( 4 : 1 ) のもの5-50ppm を各々卵黄内投与後の胚子で観察．o,p'-DDT 処置およびp,p'-DDE 20-100ppm 処置，p,p'-DDEとp,p'-DDT 混合 50ppm 処置で雄の雌性化が認められた12)．

SD ラットの前立腺組織を用いた系で，DDE はアンドロゲンレセプターへのトリチウムラベルテストステロンの結合を阻害した13)．

去勢ラットの前立腺を用いたアンドロゲンレセプター (AR) 結合への阻害効果 (IC50) は p,p'-DDT で75μM，p,p'-DDE 5μM，o,p'-DDT 95μM，p,p'-DDD 90μMと p,p'-DDE が最も強い．成熟雄ラットに p,p'-DDE 200mg/kg/日を4日間経口投与で精嚢および前立腺重量の低下が認められた14)．

SD ラットの去勢雄にp,p'-DDE 200mg/kg/日を5日間，vinclozolin 200mg/kg/日を5日間各々経口投与．両物質とも相対的な精嚢，前立腺重量減少，精巣上体の核内アンドロゲンレセプター (AR) を減少させた．また AR 拮抗作用の指標となる testosterone-repressed prostatic message (TRPM-2) や C3の観察において両物質は TRPM-2とmRNA を誘導，C3mRNA を抑制した．Vinclozolin と p,p'-DDE がアンドロゲン依存遺伝子発現を変えることによる in vivo での抗アンドロゲン作用を示唆している15)
．
ビーグル犬を用いた世代試験．DDT(p,p'-DDT 80%，o,p'-DDT 17%，p,p'-DDE 2%) 0，1，5，10mg/kg/日となる添加飼料摂取させると，生残率，性比，肉眼的，組織学的異常の観察に変化は認められなかったが，雌の最初の発情は DDT 投与群で2-3ヶ月早く発現した16)．

３）実験動物での臓器障害性に関する情報
液性及び細胞性免疫機能低下：ラット　混餌　200ppm　6週間17)
血小板凝集阻害：ヒト (分離) 血小板　1×10-4M18)
脳内ドーパミン及びノルエピネフリン低下：ハト　混餌　20ppm　8週間19)

４）腫瘍発生に関する情報
副腎皮質腺腫，肝腫瘍：ハムスター　混餌　500ppm　123週間20)
肝腫瘍：マウス　混餌　250ppm　123週間21)
総説22)

５）変異原性に関する情報
AMES 試験陰性：サルモネラ TA1535，TA1536，TA1537，TA1538　1mg/プレート　(±S9)23)
AMES 試験陰性：サルモネラ TA98, TA100　500-1000nmole/ml(±S9 マウス)24)
突然変異増加：酵母 RS112(pRS6)　1mg/ml25)
性染色体性劣性致死増加：ショウジョウバエ　混餌　10000ppm　72時間26)
8-AG 抵抗性突然変異増加：チャイニーズハムスター細胞 V79　25μg/ml　24時間27)
TFT 抵抗性突然変異増加：マウスリンパ腫細胞 L5178Y　25μg/ml(−S9)，30μg/ml(+S9)　4時間28)
染色体異常増加：チャイニーズハムスター細胞 B14 F28　88ppm　4時間29)
染色体異常増加：チャイニーズハムスター細胞 V79　35μg/ml　24時間27)
肝細胞の DNA 合成増加：マウス　経口　200mg/kg　24時間後30)
精巣細胞の DNA 合成阻害　マウス　経口　50mg/kg　時間不明31)

６）致死毒性に関する情報
LD50　880mg/kg　ラット　経口32)
LD50　700mg/kg　マウス　経口33)

文　献
１）Rogan WJ, Gladen BC, McKinney JD, Carreras N, Hardy P, Thullen J, Tinglestad J, Tully M, Neonatal effects of transplacental exposure to PCBs and DDE. J Pediatr, 109(2), 335-41, 1986.

２）Cocco P, Benichou J, Mortality from cancer of the male reproductive tract and environmental exposure to the anti-androgen p,p'-dichlorodiphenyldichloroethylene in the United States. Oncology, 55(4), 334-9, 1998.

３）Wolff MS, Toniolo PG, Lee EW, Rivera M, Dubin N, Blood levels of organochlorine residues and risk of breast cancer. J Natl Cancer Inst, 85(8), 648-52, 1993.

４）Hunter DJ, Hankinson SE, Laden F, Colditz GA, Manson JE, Willett WC, Speizer FE, Wolff MS, Plasma organochlorine levels and the risk of breast cancer. N Engl J Med, 337(18), 1253-8, 1997.

５）Weistrand C, Noren K, Polychlorinated naphthalenes and other organochlorine contaminants in human adipose and liver tissue. J Toxicol Environ Health, 53(4), 293-311, 1998.

６）Rogan WJ, Gladen BC, McKinney JD, Carreras N, Hardy P, Thullen J, Tingelstad J, Tully M, Polychlorinated biphenyls (PCBs) and dichlorodiphenyl dichloroethene (DDE) in human milk: effects of maternal factors and previous lactation. Am J Public Health, 76(2), 172-7, 1986.

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